STEGVISA UNdERSÖKNINGAR OcH RISKbEdÖmNINGAR 3.2.1
I efterbehandlingsarbetet går undersökningar och utredningar i de flesta fall i steg från inventering till översiktliga och detaljerade under- sökningar. Riskerna bedöms med gradvis ökande säkerhet genom risk- klassning och förenklad eller fördjupad riskbedömning. En metodik som kan användas vid fördjupade miljöriskbedömningar ges bland annat i Jones m.fl. (2006). En fördel med ett stegvist genomförande är att man anpassar omfattning och inriktning för att nå en rimlig ambitionsnivå. Osäkerheten i bedömningen av riskernas omfattning är i regel mycket stor i de inledande stegen, men minskar successivt med större och mer kvantitativt dataunderlag.
Övergången mellan olika undersöknings- och riskbedömningssteg är glidande och det är inte alltid nödvändigt att alla steg utförs. Det är viktigt att efter varje steg i riskbedömningsprocessen ta ställning till be- hovet och nyttan av, liksom kostnaderna för, fortsatta undersökningar och utredningar. Det kan man göra utifrån följande:
Området är inte förorenat eller risken är acceptabel
Det finns inte något behov av riskreduktion.
Risken har uppstått genom spill eller olyckor under pågående verk-
samhet idag
Direkta åtgärder är motiverade.
Risken är inte acceptabel
Eventuella åtgärdsförberedande undersökningar och riskreduce- rande åtgärder behöver utföras.
Stora osäkerheter föreligger
Det motiverar fortsatta undersökningar, utredningar eller fördjupad riskbedömning.
Om miljö- och hälsoriskerna inom ett område är uppenbara kan beho- vet av kvantifiering av riskerna vara mindre. Man kan då fokusera och lägga resurser på att beskriva behovet av riskreduktion och på åtgärds- förberedande utredningar. För objekt där miljö- och hälsoriskerna är mer osäkra kan det vara motiverat med fördjupade och kvantitativa riskbe- dömningar. En felaktig bedömning kan leda till såväl alltför begränsade som alltför omfattande efterbehandlingsåtgärder.
RiSKbEDömNiNgSpRocESSENAtt bedöma risker är ett av flera 33
steg i processen för att utreda efterbehandlingsåtgärder.
PROVTAGNING OcH ANALySER 3.2.2
Problembeskrivningen och den konceptuella modellen bör användas som ett stöd för att identifiera kunskapsluckor och behov av kompletterande undersökningar och utredningar (se avsnitt 3.3).
En riskbedömning baseras ofta på någon form av analysresultat. Ett exempel är när uppmätta halter i jord används för att ta fram en repre- sentativ halt för att sedan jämföra mot rikt- eller gränsvärden. Ett annat exempel är då uppmätta halter i vatten ska användas som underlag för att uppskatta i vilken omfattning spridning från ett område sker. För att kunna dra korrekta slutsatser om en föroreningssituation utifrån analys- resultat krävs kännedom om den hanteringskedja som har lett fram till analysresultatet. För korrekta jämförelser mellan prover bör dessa ha genomgått samma hanteringskedja från provtagning till analys. Även vid jämförelse mot bakgrundshalter är det viktigt att veta vilken upparbet- ning och analys som bakgrundshalten baseras på. Det gäller oavsett om bakgrundshalten baseras på litteraturdata eller om den bestämts lokalt genom analys.
Rekommendationer om hur miljötekniska undersökningar kan genom- föras, från provtagningsstrategi och val av laboratorieanalyser till utvärd- ering av resultat finns i andra publikationer. Exempel på andra publikatio- ner är Svenska geotekniska föreningens Fälthandbok Miljötekniska mark- undersökningar (SGF 2004), rapporter från Natur vårdsverket (bland annat Naturvårdsverket 1994a; 1994b; 1996a; 1996b; 1997a och 1999a, e) samt Nordtest standard NT Envir 008 (2005). För förorenade byggnader och berggrund finns information om undersökningar i Naturvårdsverket 2005 respektive Sundqvist m.fl. (2009). Handledning för miljöövervakning finns på Naturvårdsverkets hemsida.
Förfarandet längs hanteringskedjan tillsammans med redovisning av analysdata och eventuella avvikelser i förhållande till standardförfarande bör tydligt framgå och beskrivas. Allmänt kan dock sägas att de plats- specifika förhållandena styr vilka prover som bör tas och hur prover bör tas inom ett område. Kvaliteten hos de slutliga analysresultaten är beroende av samtliga steg i hanteringskedjan, det vill säga provtagning, förbehandling, transport, lagring, upparbetning och analys. En kvalitets- plan är ett viktigt verktyg för att utvärdera och hantera de fel och osä- kerheter som uppkommer. Exempel på vad en kvalitetsplan bör omfatta redovisas bland annat i Naturvårdsverkets rapport Rätt datakvalitet (Naturvårdsverket, 1996b).
På Naturvårdsverkets hemsida ges övergripande vägledning om ke- miska analysmetoder för jordprover som ska jämföras med de generella riktvärdena för förorenad mark.
REPRESENTATIVA HALTER 3.2.3
Ett viktigt moment i riskbedömningsarbetet är att uppskatta halter av föroreningar i spridningsmedier och i de kontaktmedier som skydds- objekt exponeras för. Halterna kan användas vid beräkningen av den dos, koncentration eller belastning som kan ge effekt på ett skyddsob- jekt. Exempel på kontakt- och spridningsmedier är jord, grundvatten, ytvatten, sediment, inomhusluft, utomhusluft samt olika typer av föda och livsmedel (till exempel växter, fisk, frukt, bär och grönsaker).
RiSKbEDömNiNgSpRocESSEN 35
Föroreningshalter i kontakt- eller spridningsmedier kan uppskattas genom direkta mätningar eller matematiska modeller. För att bedöma om riskerna är acceptabla använder man ofta någon typ av riskbaserade haltkriterier. Riktvärden för förorenad mark, miljökvalitetsnormer och gränsvärden för dricksvatten är några exempel. Jämförelser bör göras med hjälp av en representativ halt som baseras på uppmätta koncentra- tioner. Den representativa halten är den halt som bäst representerar risk- situationen i kontakt- och spridningsmedier utan att risken underskattas. Valet av representativ halt är objektspecifikt och bör bland annat baseras på:
hur stort dataunderlaget är
hur representativa mätdata är
om långtidsrisker eller akuta risker avses
hur säker man vill vara på att inte göra fel vid jämförelsen mot ett
haltkriterium
hur enkel eller avancerad metod man vill och kan använda sig av
den förhandskunskap och annan information som finns om området.
Man kan göra två typer av fel. Antingen kan den beräknade represen- tativa halten vara lägre än riktvärdet, trots att den ”verkliga” represen- tativa halten är högre. Eller så kan den beräknade representativa halten vara högre än riktvärdet, trots att den ”verkliga” representativa halten är lägre. Det första felet innebär att området felaktigt bedöms som rent vilket normalt är viktigast att undvika.
En representativ halt bör väljas som ett statistiskt mått. Exempel på detta är medelvärdet av uppmätta värden, den övre konfidensgränsen för medelhalten (UCLM), det maximalt uppmätta värdet, en viss percentil av uppmätta värden, eller något annat värde som grundas på bearbetade data. Valet av metod för att beräkna en representativ halt är en avväg- ning mellan enkelhet, krav på konfidens och dataunderlagets storlek. Konfidensen avser hur säker man vill vara på att inte felaktigt bedöma området som rent. Metodvalet styrs också av om det är långtidsrisker eller akuta risker som ska bedömas. Bilaga 2 ger en schematisk beskriv- ning av hur man tar fram ett lämpligt statistiskt mått för att använda som representativ halt vid utvärdering av långtidsrisker och akuta risker. Bilagan beskriver också för- och nackdelar med olika mått.
I inledande undersökningsskeden är provtagningen ofta riktad mot delar av ett område där föroreningar misstänks. Det kan ge icke-representativa data. Som underlag för en statistisk utvärdering är slumpmässig, systematisk provtagning att föredra. Riktad provtagning har dock andra fördelar, främst genom att förhandskunskapen om ett område kan utnyttjas.
En representativ halt kan bara tas fram för områden som är någor- lunda homogena ur föroreningssynpunkt. Ett förorenat område med stor variation i föroreningsgrad i plan eller djupled måste man först dela in i delområden och därefter kan man tillämpa metodiken på respektive del- område. Den representativa halten, vilket område den representerar samt grunderna för valet dokumenteras.
I en förenklad riskbedömning använder man vanligen mätdata för att bedöma föroreningshalter. Dataunderlaget är ofta begränsat. Exempel på lämpliga mått som kan användas som representativ halt för långtidsris- ker, vid en förenklad riskbedömning är:
aritmetiskt medelvärde av mätdata
2
den övre konfidensgränsen för medelhalten (UCLM
3)
en viss percentil av mätdata
det maximalt uppmätta värdet.
I en fördjupad riskbedömning är en kombination av uppskattade föro- reningshalter genom direkta mätningar och matematiska modeller ofta att föredra. Oavsett om mätning eller modellberäkning används måste halt variationer i plan och djup samt över tid hanteras (Naturvårdsverket 1996a, b). Upprepade mätningar behövs i regel för att få en bra uppskatt- ning av medelhalt, variation och trender i till exempel vatten och luft. bAKGRUNdSHALTER
3.2.4
Bakgrundhalter definieras i efterbehandlingssammanhang som summan av naturlig halt och antropogent diffust tillskott, till exempel genom ned- fall av luftburna föroreningar. Bakgrundshalter varierar mellan olika om- råden både till följd av naturliga processer och som resultat av mänskliga aktiviteter. Naturvårdsverket anser att ett område är förorenat om föro- reningshalterna är högre än bakgrundshalterna. De representativa halter- na i ett område kan förhålla sig på flera sätt i förhållande till lokala eller nationella bakgrundshalter (figur 3.2). I efterbehandlingssammanhang är det vanligt att de representativa halterna klart överskrider bakgrundshal- terna och att en miljö- och hälsoriskbedömning följer i processen (se fall 4 i figur 3.2).
I vissa områden är de lokala bakgrundshalterna, till exempel av uran och arsenik i grundvatten eller mark, förhöjda av naturliga skäl. En be- dömning av hälsoriskerna bör övervägas om de representativa halterna ligger över den nationella bakgrundshalten, men under den lokala bak- grundshalten och orsaken är naturlig variation (fall 3a). Miljön antas vara anpassad till de naturliga förutsättningarna. Lokala bakgrunds- halter kan också vara påverkade av mänskliga aktiviteter, till exempel förhöjda halter av PAH i ytlig mark i storstadsområden till följd av för- bränning och biltrafik. I de fall halter inom undersökningsområdet över- skrider nationella men ligger under lokala bakgrundshalter på grund av mänskliga aktiviteter bör en miljö- och hälsoriskbedömning övervägas (fall 3b).
För vissa ämnen ligger de nationella bakgrundshalterna på en relativt hög nivå vilket innebär att marginalen mellan bakgrundshalt och hälso- baserade lågrisknivåer är liten. Detta gäller till exempel arsenik och ko- bolt där de lokala bakgrundshalterna i många fall ligger på en lägre nivå än de nationella bakgrundhalterna. I sådana fall, om den representativa
2 Summan av alla mätvärden dividerat med antalet värden. 3 Upper confidence Limit of the mean.
RiSKbEDömNiNgSpRocESSEN 37
halten är högre än den lokala bakgrundshalten men lägre än den natio- nella bakgrundshalten, bör en hälsoriskbedömning övervägas (fall 2).
Om de representativa halterna inom ett område ligger under eller i nivå med lokala och nationella bakgrundshalter är halterna och därmed riskerna i de flesta fall låga och man behöver normalt inte göra en risk- bedömning eller genomföra åtgärder (fall 1).
Referensprover från området eller lokala, regionala och nationella kar- teringar kan ge information om bakgrundshalter i området. Man bör motivera och dokumentera val av referensprovernas representativa halt. Referenser till källor med nationell bakgrundsdata och underlagsdata för olika medier och områden redovisas i tabell 3.1. Uppdaterade länkar till data från den nationella miljöövervakningen finns på Naturvårdsverkets hemsida. Fall 1 ≤ nationell bakgrundshalt ≤ lokal bakgrundshalt Fall 2 ≤ nationell bakgrundshalt > lokal bakgrundshalt Fall 3 > nationell bakgrundshalt ≤ lokal bakgrundshalt Fall 4 > nationell bakgrundshalt > lokal bakgrundshalt
Normalt inget behov av riskbedömning.
Normalt inget behov av riskbedömning. Hälsoriskbedömning bör övervägas för vissa ämnen. a) Hälsoriskbedömning bör övervägas vid naturligt förhöjd lokal bakgrundshalt. b) Miljö- och hälsorisk-
bedömning bör över- vägas vid antropogen orsak till förhöjd lokal bakgrundshalt.
Miljö- och hälsoriskbe- dömning utförs. Överväg förenklad eller fördjupad.
Representativ halt
Figur 3.2. Exempel på
hantering av fall där upp- mätta föroreningshalter överskrider lokala eller nationella bakgrundshalter.
Exempel på källor och hemvister för nationella bakgrunds- och referensdata
Jord bakgrundshalter i mark. Naturvårdsverkets rapport 4640 (Naturvårdsverket 1997b). Geokemiska karteringar. Sveriges geologiska undersökning (www.sgu.se).
Grundvatten bedömningsgrunder för miljökvalitet. Grundvatten. Naturvårdsverkets rapport 4915 (Naturvårdsverket 1999b).
Grundvattenkemidata. Sveriges geologiska undersökning (www.sgu.se).*
Sveriges geologiska undersöknings föreskrifter om statusklassificering och miljökvalitets- normer för grundvatten (SGU-FS 2008:2) (SGU 2008).
Luft Atmosfärskemiska data. Ozon och spridningsberäkningar. Sveriges meteorologiska och hydro- logiska institut (www.smhi.se).*
Luftdata (bl.a. försurande och övergödande ämnen, ozon, tungmetaller, persistenta organiska ämnen, tungmetaller i mossa). IVL Svenska miljöinstitutet Ab (www.ivl.se).*
Luftföroreningsdata från Sveriges tätorter. IVL Svenska miljöinstitutet Ab (www.ivl.se).* Ytvatten och
sediment
Status, potential och kvalitetskrav för sjöar, vattendrag, kustvatten och vatten i övergångszon. Naturvårdsverkets handbok 2007:4 (Naturvårdsverket 2007).
Övervakning av prioriterade miljöfarliga ämnen listade i Ramdirektivet för vatten. Naturvårdsverkets rapport 5801 (Naturvårdsverket 2008b).
Vattenmyndigheternas databas VISS (Vatteninformationssystem Sverige) samt Vattenkartan med information om bl.a. klassning av vattnets kvalitet (www.viss.lst.se respektive www.vattenkartan.se).
Kemiska och biologiska data i sjöar och vattendrag, ej fisk. Sveriges lantbruksuniversitet (www.slu.se).*
Fiskdata från Sveriges sjöar och vattendrag samt kusten. Fiskeriverket, Sötvattenslaboratoriet (www.fiskeriverket.se).*
Växtskyddsmedel i svenska vatten. Sveriges lantbruksuniversitet (http://vaxtskyddsmedel.slu.se).* Hydrografiska och kemiska data från Östersjön och Västerhavet. marinbiologiska data från Östersjön och Västerhavet. Sveriges meteorologiska och hydrologiska institut (www.smhi.se).* miljögifter och metaller i sediment. Sveriges geologiska undersökning (www.sgu.se).* Livsmedel,
dricksvatten Kemiska ämnen i bl.a. livsmedel, dricksvatten och bröstmjölk (bl.a. i databas för organiska miljö föroreningar). Livsmedelsverket (www.slv.se). Växtskyddsmedel i svenska vatten. Sveriges lantbruksuniversitet (http://vaxtskyddsmedel.slu.se).* Jord- och skogs-
bruksmark bedömningsgrunder för miljökvalitet. Odlingslandskapet. Naturvårdsverkets rapport 4916 (Naturvårdsverket 1999c). bedömningsgrunder för miljökvalitet. Skogslandskapet. Naturvårdsverkets rapport 4917 (Naturvårdsverket 1999d).
Närsalter och bekämpningsmedel i yt- och grundvatten i jordbruksmark, närsalter och spår- ämnen i mark och gröda, markpackning. Sveriges lantbruksuniversitet (www.slu.se).* våtmarker Våtmarksinventeringen. Sveriges lantbruksuniversitet (www.slu.se).*
Biota och slam miljögifter och metaller i biologiskt material (ej människa). IVL Svenska miljöinstitutet Ab (www.ivl.se).*
Övervakning av prioriterade miljöfarliga ämnen listade i Ramdirektivet för vatten. Naturvårdsverkets rapport 5801 (Naturvårdsverket 2008b).
miljöövervakning av slam. Redovisning av resultat från 2004, 2005 och 2006 års prov- tagningar. Rapport från Umeå universitet.
Miljögifter
allmänt Screeningdatabas. miljögifter och metaller. IVL Svenska miljöinstitutet Ab (www.ivl.se).* hälsorelaterad
miljöövervakning
yttre miljöns påverkan på människors hälsa. Institutet för miljömedicin (http://ki.se/Imm).*
* Ingår i den nationella miljöövervakningen. Länk finns på Naturvårdsverkets hemsida under miljöövervakning/miljöövervakningsdata
Tabell 3.1. Exempel på källor och hemvister
för nationella bakgrunds- och referensdata. Källorna är listade per november 2009 och mer aktuella källor kan finnas.
RiSKbEDömNiNgSpRocESSEN 39
Generell metodik
3.3
Naturvårdsverkets riskbedömningsmetodik, liksom de flesta internatio- nella riskbedömningsmetodiker när det gäller förorenade områden, be- står av fyra huvudmoment:
problembeskrivning inklusive konceptuell modell
exponeringsanalys effektanalys riskkarakterisering.
Metodiken kan användas för att strukturera riskbedömning av alla typer av förorenade områden (jord, sediment, yt- och grundvatten, byggnader och anläggningar). Metodiken kan tillämpas vid bedömning av både miljö- och hälsorisker. I figur 3.3 visas schematiskt de fyra huvudmo- menten och de aspekter som man i varierande omfattning inkluderar i bedömningen.
Problembeskrivning
Riskbedömningens avgränsning i tid och rum Föroreningskällor och föroreningarnas egenskaper Spridnings- och exponeringsvägar
Skyddsobjekt
Framtids- och händelsescenarier Konceptuell modell
Kunskapsluckor, undersöknings- och analysprogram
Exponeringsanalys
Föroreningshalter och mängder Spridning och belastning Exponering
Biologisk tillgänglighet Bioackumulation Biomagnifiering
Nedbrytning och omvandling
Effektanalys
Rikt- och gränsvärden (eller andra haltkriterier) Biologiska undersökningar Ekotoxikologiska tester Toxikologisk data Epidemiologisk data
Riskkarakterisering
Utvärdering av exponering mot effekter Orsakssamband
Beviskedjor
Kombinationseffekter Osäkerheter
Figur 3.3. moment i den
generella metodiken för miljö- och hälsoriskbe- dömning.
PRObLEmbESKRIVNING 3.3.1
Problembeskrivningen är det inledande steget i en riskbedömning, obe- roende av omfattning och ambitionsnivå. Steget kallas ibland också problemformulering. Syftet är att få en första uppfattning av om det förorenade området kan utgöra en risk vid pågående och planerad mark- användning. Genom att beskriva hela riskbilden översiktligt får man fram vilka undersökningar eller utredningar som behövs för att man ska kunna avgöra riskens storlek och åtgärdsbehov.
Utifrån de övergripande åtgärdsmålen för området planerar och definierar man målsättningen med riskbedömningen, avgränsar riskbe- dömningen i tid och rum samt bestämmer hur effekter ska bedömas eller mätas. Föroreningskällor, föroreningarnas egenskaper, transport- och exponeringsvägar samt vilka skyddsobjekt som kan exponeras i dag och på lång sikt beskrivs kvalitativt. Risker på lång sikt kan inte bedömas i detalj. Det viktiga är att man försöker beskriva tänkbara men inte orim- liga framtida scenarier.
En konceptuell modell sammanfattar hur potentiellt miljö- och hälso- farliga ämnen från det förorenade området kan nå och exponera skydds- objekten. Den förtydligar också därigenom vilka transportvägar som är relevanta. I många fall underlättar en figur eller en tabell förståelsen av den konceptuella modellen, se till exempel figur 3.4 och 3.5.
Om ny information tillkommer som resultat av undersöknings- och riskbedömningsprocessen kan man behöva revidera problembeskrivning- en och den konceptuella modellen. Det kan till exempel vara ny informa- tion om transportvägar eller skyddsobjekt som utesluts eller tillkommer. En mer utförlig genomgång av problembeskrivningens delmoment finns i bilaga 1.
inandning av ångor intag av dricksvatten
intag av växter inandning av damm intag av jord hudupptag Jord Ångor Grundvatten Växter Figur 3.4. Exempel på en
konceptuell modell som beskriver förorenings källa, spridnings- och expone- ringsvägar samt skydds- objekt. den används som en del i Natur vårdsverkets riktvärdes modell för förore- nad mark (se Naturvårds- verket 2009b).
riskbedömningsprocessen 41
Figur 3.5. Exempel på en konceptuell modell i form
av ett exponeringsschema ur beräkningsprogrammet för riktvärden för förorenad mark. Det beskriver föro- reningskällor, spridningsmekanismer, exponeringsvä- gar och skyddsobjekt (se Naturvårdsverket 2009b).
ExPONERINGSANALyS 3.3.2
I steget efter problembeskrivningen utgår man från framtaget under- lag och analyserar halter, spridning och exponering i en exponerings- analys. Man beräknar eller uppskattar de doser och koncentrationer som skyddsobjekten kan exponeras för utifrån representativa halter i olika kontaktmedier. För att bedöma dosens storlek beskriver och kvantifierar man exponeringsvägar och exponeringens omfattning. Här beskrivs också spridningen kvalitativt eller kvantitativt. I en fullständig exponerings- analys ingår även att bedöma föroreningarnas biologiska tillgänglighet, bioackumulation, biomagnifiering, nedbrytning och omvandling. EFFEKTANALyS
3.3.3
Parallellt med exponeringsanalysen utför man en effektanalys. Den syftar till att ta fram underlag för att kunna bedöma vid vilka koncentrationer eller doser som negativa effekter uppstår. Steget kallas ibland också effekt- eller toxicitetsanalys, analys av dos-effekt- eller dos-responssamband. I den förenklade riskbedömningen representerar vanligen generella eller platsspecifika rikt- och gränsvärden de nivåer under vilken risken för ne- gativa effekter är acceptabel. I fördjupade riskbedömningar kan underlag från toxikologiska och ekotoxikologiska tester samt biologiska under- sökningar behöva sammanställas, då förutsättningarna är mer komplexa eller då rikt- och gränsvärden saknas.
RISKKARAKTERISERING 3.3.4
Utifrån exponerings- och effektanalysen gör man en riskkarakterisering. Det innebär att man utvärderar och om möjligt kvantifierar de negativa miljö- och hälsoeffekterna, som kan orsakas av exponering från ett föro- renat område i dag och i framtiden. I den förenklade riskbedömningen jämför man vanligen representativa halter i olika kontaktmedier med generella rikt- och gränsvärden. En oacceptabel risk kan inte uteslutas om halterna överskrider sådana riskbaserade haltkriterier. I fördjupade riskbedömningar utgör de orsakssamband som har undersökts och de resultat som bekräftar eller förkastar sambanden (beviskedjor) underlag för riskkarakteriseringen. Slutsatserna stärks och osäkerheterna minskar om man utför flera oberoende undersökningar eller beräkningar som be- kräftar hela eller delar av orsakskedjan. Läs mer om osäkerheter i avsnitt 4.5. och 5.9.